一、硫酸锌制备过程产生氢气的风险评价（论文文献综述）
李嘉琳[1]（2021）在《酿酒废弃物催化热解及其产物资源化利用研究》文中研究表明中国是酿酒大国,每年产生的酿酒废弃物高达上亿吨。酒糟若无法得到及时合理的处置,将有可能造成严重的环境污染和资源浪费。如何将酒糟变废为宝,是酿酒行业生态可持续发展所必须面临的重大挑战。现阶段的酒糟增值利用方式存在一定局限性,而热解法因其能量利用率高、反应速率快、产物应用潜力大、二次污染小、经济性好以及有利于大规模工业化推广等优点受到了研究人员的广泛关注。热解气可作为一种清洁高效的气体燃料,但由于较低的产率和品质导致其应用受到限制,而催化热解被认为是提高合成气产率同时改善燃气质量的有效措施。本课题从生物质催化热解角度出发探索新的酿酒废弃物增值利用工艺路线,分析了酒糟催化热解规律及其气液两相产物特性。发现实验中所投加的五种催化剂（镍基催化剂、钾基催化剂、铁基催化剂、分子筛以及白云石）均能促进焦油的二次裂解。其中,镍基催化剂活性最大,其气液固三相产物产率依次为42.85,25.01,32.14 wt.%;与无催化剂的情况相比,其热解气体体积产率从308.52 m L/g上升至413.10 m L/g,H2产率增长2.72倍至4.69 mmol/g,且混合气体中H2和CO的体积浓度比最高,分别为25.44%和30.48%。此外,五种催化剂均能在一定程度上提升热解液体产物的品质,分子筛催化剂对焦油成分的改善效果最为明显。同时,考察了镍基催化剂金属负载量、催化剂投加量、热解温度以及固相滞留时间对于酒糟催化热解三相产物产率以及气相成分的影响,摸索出最大产气率和最佳产气品质所对应的最优运行工况:热解反应温度为900℃;催化剂镍负载量为8 wt.%;催化剂投加比为50%（可分离回收重复利用）;固相停留时间为20分钟。在该工况下,酒糟催化热解气液固三相产物产率依次为69.67,1.56,28.78 wt.%,气体体积产量为600.06 m L/g,H2和CO的体积浓度分别为35.10%和35.39%。最后,为开拓酒糟催化热解产物的应用领域,本文就催化热解气体作为燃料的应用潜力、酒糟基生物炭（DGBC）的吸附性能以及DGBC吸附过程中重金属镍浸出的生态风险进行了初步探讨。结果表明,最优工况下的气相产物所供热量可满足酒糟干化-热解耦合工艺的能量需求,此时系统的能量利用率为62.06%。另外,制备温度提高,酒糟基生物炭的碳化程度和芳香性增加且比表面积和微孔体积增大;亲水性和极性下降且表面官能团减少;不同温度下制备的DGBC均对重金属和阿特拉津（AT）有一定吸附效果,而900℃时所得到的DGBC对Pb2+和AT的吸附容量最高,分别为89.92 mg/g和13.35 mg/g。此外,不同烧制温度、固液比和环境p H值条件下生物炭的重金属镍浸出浓度均远低于国家规定限值,说明重金属镍成功被固定在DGBC中,应用时生态风险较低。
周凯[2]（2021）在《进口含铅原料溯源及熔炼过程重金属暴露风险研究》文中研究指明进口含铅原料是支撑我国再生有色金属产业发展的重要原料保障。由于含铅原料来源复杂,鉴别难度高,进口的含铅原料中容易掺杂固体废物,这些含铅原料在熔炼过程中会增加重金属的排放,造成生态环境和人体健康的损害。目前,我国相关溯源体系仍然不健全,且基础研究薄弱,不能有效支撑进口废物目录调整和相关环境管理标准规范的制定。因此,加快对含铅原料的溯源研究显得尤为重要,为我国科学甄别进口含铅原料的环境影响,实施精准打击洋垃圾入境提供数据支撑。本文选用南宁某海关口岸的典型进口含铅原料,明确进口含铅原料理化特性及其来源,在此基础上,通过实验室模拟研究含铅原料熔炼过程中烟气中重金属排放特性及熔炼废渣的浸出毒性的产生特性。取得的主要结论如下:（1）基于硫化铅精矿、火法炼铅渣、含铅烟尘、铅阳极泥、富铅渣、铅膏、氧化铅矿、含铅湿法浸出渣、铅烧结返料等九种含铅原料的形貌特征、主要元素及物相组成等指纹特征,建立了确定性好、实用、可行的典型进口含铅原料溯源数据库。（2）当熔炼温度从500℃升至1100℃,硫化铅精矿、火法炼铅渣、含铅烟尘、铅阳极泥等四种原料熔炼烟气中Cu、Zn、Sb、Pb、As等重金属浓度均呈增加趋势。其中,铅阳极泥原料熔炼烟气中重金属的产生量比其他三种原料多,当SiO2熔剂含量从0增至20%时烟气中重金属均呈减少趋势,四种含铅原料熔炼后的废渣中Cu、Zn、Sb、Pb、As的浸出浓度均随着熔炼温度的升高而减少,且低温熔炼后的废渣中重金属浸出浓度比高温熔炼时多。（3）使用美国环保局提出的人体健康风险评价模型,在呼吸吸入、不慎经口摄入、皮肤接触暴露等三种暴露途径下,铅阳极泥原料在500～1100℃熔炼温度时的致癌风险指数TCRI值分别为2.16E-06、1.86E-06、2.11E-06、1.89E-06、1.59E-06,致癌总风险指数CRI均大于10-6,铅阳极泥原料在熔炼过程中的致癌风险大于硫化铅精矿、火法炼铅渣、含铅烟尘原料在熔炼过程中的风险,且As是铅阳极泥熔炼过程中主要的致癌风险因子。四种含铅原料熔炼过程的非致癌总风险指数THI均小于1,其非致癌健康风险均属于可接受风险水平,且非致癌总风险整体上高温熔炼时大于低温熔炼时的风险。（4）综合熔炼烟气与浸出过程中的重金属排放特征以及人体暴露风险评价的结果,在实际生产中应减少含铅烟尘和铅阳极泥在原料中的掺杂,并适当添加10%～20%的SiO2熔剂,控制含铅原料的熔炼温度在1000℃以下,可有效从源头减少重金属的产生及释放。
王瑞瑞[3]（2020）在《基于DNA功能化磷光量子点对环境中三聚氰胺和Ag+的传感》文中研究说明生态环境评价是防治环境污染、食品安全等问题的前提,而准确生态环境评价的首要任务是发展绿色环保的污染物检测新技术。其中以生物分子为基础合成的纳米传感器,具有表面积大、选择性好,灵敏度高等优点,在环境污染物检测中具有绿色环保的明显优势。本研究选择以富含胸腺嘧啶T和富含胞嘧啶C的两种单链DNA（ss DNA）为模板,用水相合成法直接合成了单链DNA功能化的Mn掺杂Zn S（Mn-Zn S）室温磷光（RTP）量子点（QDs）（PQDs）,构建了结构简单、环境毒性低、特异性高和水溶性好的RTP传感器,由于该类型传感器具有RTP的特性,可以避免样品背景荧光的干扰,操作简单,方便快捷,非常适合于复杂环境样品中目标分子的检测,根据PQDs与三聚氰胺或Ag+结合会导致PQDs的RTP猝灭的原理,实现了对三聚氰胺和Ag+的灵敏检测,并探讨了其反应机理及在环境水样中的应用性能分析。主要研究内容和结论如下:（1）以富含胸腺嘧啶T和硫代（PS）鸟嘌呤G的ss DNA为模板,通过合成条件优化,制备了一种新型的低毒T-ss DNA功能化Mn-Zn S PQDs纳米复合材料（T-ss DNA-PQDs）,该T-ss DNA-PQDs可在590 nm处发射橙色的RTP信号。由于该T-ss DNA-PQDs中富含T序列,而T序列能够通过碱基配对原理与三聚氰胺结合,导致T-ss DNA-PQDs发生聚集,并导致不同粒径的T-ss DNA-PQDs之间发生磷光激子能量转移（PEET）,使得T-ss DNA-PQDs的RTP猝灭,据此原理建立了一种三聚氰胺的RTP检测方法。该检测方法的线性范围为0.005-6 m M,检出限为0.0016 m M。该传感器适合用于环境水样和牛奶中三聚氰胺的检测。（2）以富含胞嘧啶C和硫代（PS）鸟嘌呤G的ss DNA（PS-C-ss DNA）为模板,在最优条件下制备了一种绿色低毒的PS-C-ss DNA功能化Mn-Zn S PQDs纳米复合材料（C-ss DNA-PQDs）。在Ag+存在的情况下,C-ss DNA-PQDs与Ag+之间相互作用,形成Ag-N键,进而形成C-Ag+-C结合物,导致C-ss DNA-PQDs聚集发生PEET,使得C-ss DNA-PQDs的RTP猝灭。据此原理建立了一种Ag+的RTP检测方法。该检测方法的线性范围为分别为0.01-1μM和1-10μM,检出限（3σ）为0.0031μM。该传感器适合用于环境水样中Ag+的检测。
刘月[4]（2020）在《土壤中胡敏酸及水铁矿复合物对Hg的结合特性研究》文中提出腐殖酸中含有大量的含氧官能团,当环境因子发生变化时,其与汞（Hg）的结合尚未明确,然而这是腐殖酸与Hg作用的重要组成部分。目前,关于Hg和腐殖酸中含氧基团的结合,我们的认识是不完整和不系统的。此外,土壤是多种化学组分够成的复杂介质,腐殖酸会通过不同的作用方式和铁氧化物胶结在一起,影响Hg在土壤中的迁移转化。因此,本研究选取胡敏酸（HA）为作为代表性腐殖酸,通过宏观吸附和土壤Hg固定,开展了高Hg/HA浓度比下,HA对Hg的吸附动力学研究,确定了高浓度比下HA与Hg的结合,模拟了高浓度比下HA对Hg的稳定化行为。在盆栽试验的基础上,研究了HA对水稻汞积累和生物利用度的影响,以检验HA的施用是否能在高浓度比下降低植物和土壤中Hg的有效性。同时,选取水铁矿（Fh）作为目标性铁氧化物,制备了两种不同形成方式和不同形态的Fh-HA复合物,借助宏观吸附结合多种现代表征分析手段,阐述了Hg在不同Fh-HA复合体上的吸附行为和结合机制差异。旨在丰富和发展土壤矿物-有机物-重金属作用体系,完善矿物-有机物-重金属结合机制,为重金属污染土壤修复、重金属污染土壤环境风险评价提供理论基础。获得的主要成果和结论包括以下几个方面:（1）明确了高Hg/HA浓度比下,HA对Hg的吸附性能和作用机制。在设定的Hg/HA浓度比为50 ug/mg时,纯化的HA对Hg的最大吸附量为26.1 mg?g-1。p H和离子强度是主要的影响因素,p H与Hg的吸附能力正相关,离子强度与之负相关。（2）明确了HA对土壤Hg的稳定性。经HA处理后,土壤TCLP Hg动力学呈现快速下降-持续下降-基本保持三个阶段。在30d时,基本达到平衡,初始Hg浓度为50 mg?kg-1和500 mg?kg-1的土壤TCLP Hg浓度分别下降至0.09-0.12 mg?L-1和0.18-0.21 mg?L-1,均低于危险废物浸出毒性鉴别标准（GB 5085.3-2007）。（3）明确了HA对土壤-水稻系统中Hg生物有效性影响。与Hg单独暴露对照相比,不同Hg/HA浓度比处理下,HA对水稻成长的促进作用主要表现在分药期,在分药期,不同Hg/HA浓度比处理下,水稻茎叶、根部的鲜重的最大增长比例为33.2%和26.2%,干重最大增长比例为20.7%和14.2%。同时,HA有效降低了水稻不同部位Hg累积量,不同部位Hg含量分布为根>茎>稻谷,根部是水稻Hg累积的主要部位。累积量与Hg和HA的浓度比呈现正相关。HA和Hg之间的吸附和共沉淀作用是减缓Hg生物毒性的主要原因。（4）明确了包被型复合物和共沉淀型复合物对Hg的吸附差异。包被型固定的C比共沉淀型少,但拥有大的比表面和孔容,对Hg的吸附量有促进作用,但并未提高对Hg的吸附速率。两种复合物对Hg的吸附量与C/Fe摩尔比呈现负相关,当C/Fe摩尔比为0.1时,包被型和共沉淀型复合物对Hg的最大吸附量为119 mg?g-1和110 mg?g-1。两种复合物均在0.49nm处出现了碳的衍射峰。HA的O-C=O、C=O和C-O与Fh的Fe（OH）O、Fe-O-Fe均参与了复合物对Hg的吸附,HA与Fh对Hg络合的贡献率差异导致了Hg在两种不同形成方式复合物上的吸附差异,共沉淀复合物中Fh对Hg的吸附起主导作用。（5）明确了凝胶状和密实型包被型复合物对Hg的吸附差异。凝胶状复合物在相貌上更为疏散,厚度较小,比表面和孔容更大,固定的C也更多,显着促进了对Hg的吸附量和吸附速率。随着C/Fe摩尔比的增加,两种复合物对Hg的吸附量也随之减小,在C/Fe摩尔比为0.1时,凝胶状和共沉淀型复合物对Hg的最大吸附量为135 mg?g-1和132mg?g-1。与密实型相比,凝胶状复合物表面参与Fe配位的羧基、芳香基团等活性基团较多。此外,Fh的形态还会影响复合物中碳键的分布和Fh表面参与HA络合的Fe活性基团的量。Hg在两种复合物表面均有Fe O-Hg-HA络合物产生。
肖海娇[5]（2020）在《远达公司废气回收危险有害因素分析及对策研究》文中认为化纤行业是我国“十一五”规划期间重点支持的行业,而粘胶短纤维又是化纤行业重点发展的种类之一。粘胶短纤维是化纤行业内在国际上有较优势的品种,同时也是比较稀缺的纺织材料。唐山三友作为国内首屈一指的粘胶短纤维生产商,在新征地上建设生产20万吨/年功能性、差别化粘胶短纤维生产线的废气回收项目。粘胶短纤维生产线的废气回收工艺主要是采用二硫化碳吸附回收及硫化氢碱洗工艺,对废气中的二硫化碳气体和硫化氢进行回收处理,分别得到粘胶纤维生产过程中的重要化工原料二硫化碳和具有广泛用途的化工原料硫氢化钠。论文对废气回收项目的生产工艺及设备、储存设施方面进行安全评价,通过对物料危险、有害因素及生产过程的危险、有害因素分析,得出需重点防范的主要危险是二硫化碳的火灾、爆炸。依据废气回收工艺过程、物质、主要设备和操作条件等,研究该系统固有的危险、有害因素,预测主要事故种类。根据分析结果,划分出评价单元,进行定性、定量评价,确定各评价单元危险、有害因素和主要事故发生的原因及危险、有害程度。最后进行安全条件评价结果的综合分析,根据各单元评价结果,从技术和管理两方面制订了切实可行的安全对策措施。图4幅;表22个;参46篇。
刘紫薇[6]（2019）在《新风险导则在典型有色金属冶炼企业的应用》文中提出随着新的《建设项目环境风险评价技术导则》的发布,建设项目环境风险的评价内容和难度发生了重大变化。新导则从主体思路、适用范围和侧重、评价工作程序和内容均进行了重大调整,修正了旧导则环境风险评价模型缺乏评价的规范性和一致性、缺少可参照的环境风险基础数据等问题。本文通过新导则在典型有色冶炼企业的环境影响评价中的实际应用,探索在新导则规范下开展建设项目的环境风险预测与评价的步骤和模式。
张坤[7]（2019）在《生物炭异质性及其纳米结构的环境风险》文中研究说明生物炭是一种具有多级结构的环境功能材料,可以作为环境友好型土壤添加剂,在改良土壤性质、减少温室气体排放、固定环境污染物、固碳等方面具有良好的应用潜力。然而,作为一种外源土壤添加剂,生物炭的环境效应及风险必须得到重视,但相关研究开展的比较少。另外,生物炭纳米颗粒是生物炭的重要组成部分,但相关研究仍比较匮乏。本文综述了生物炭纳米颗粒目前的研究现状,总结了生物炭从制备过程到应用过程中环境风险及其产生机制,发现了生物炭不同尺寸颗粒在形貌、粒径、元素组成、反应性和毒性上的差异需要深入研究,生物炭纳米颗粒的环境效应及其风险,特别是对植物生长和代谢的影响仍不清楚。针对以上存在的问题,本文开展了一系列研究:（1）采用水稻秸秆和木屑两种生物质作为原料,经过不同温度的限氧裂解得到了一系列生物炭,通过超声分散-静置的方式分离了不同悬浮性的颗粒,并进一步通过电荷调控的方法得到了生物炭纳米颗粒;（2）对上述不同粒径生物炭颗粒的形貌和元素组成进行了表征,并测试对比了它们的吸附性能、反应性和毒性;（3）以水稻、番茄和芦苇为模式植物,采用水培实验观察了生物炭纳米颗粒对三种植物幼苗生长的影响,并分析了可能的致毒原因;（4）以水稻为对象,采用代谢组学的研究方法,研究了生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长和代谢的影响。本论文提出生物炭纳米颗粒的毒性可能也是生物炭环境风险的重要来源,为生物炭纳米颗粒的毒性效应评价和生物炭的环境风险评估提供基础资料。论文的主要创新性结果如下:（1）探明了不同粒径的生物炭颗粒从形貌和元素组成,到吸附性能、反应性和毒性等方面的特征。利用生物炭颗粒的不同悬浮性收集了生物炭沉积型颗粒,生物炭悬浮性颗粒与生物炭可溶性组分与超细颗粒。发现低温生物炭主要由脂肪碳为主的的沉积型组分和芳香碳为主的悬浮型组分组成,而高温生物炭由芳香碳为主的沉积型组分和脂肪碳为主的悬浮型组分组成;发现高温生物炭的反应性主要来源于其沉积型颗粒;高温生物炭可溶性组分与超细颗粒对发光细菌的半数光抑制最大浓度值(EC50)为707 mg/L,而低温生物炭该组分为80.7 mg/L,前者是后者的的7.7倍,后者毒性更强。（2）发现了芳构化生物炭吸附可离子化有机物的新型机制——多重π键配合下极化辅助的氢键作用（π-PAHB）。水分子能够以环状椅型水蔟的方式与芳构化表面结合并形成稳定的复合物,该复合物可作为质子受体,以氢键作用的方式提升7种可离子化有机物的吸附系数Kd,提升百分比为12.6%-26.9%;由于孔结构的重新打开和芳构化程度的提升,pH为1-13时,高温生物炭沉积型颗粒对苯酚的吸附量比原始生物炭提升29.0%-55.2%。（3）利用颗粒间电荷调控的方式优化了生物炭纳米颗粒的制备方法,明确了其在原始生物炭中的质量分数。通过pH调控生物炭超细颗粒间的电荷,使其发生分散——团聚——分散的行为,进一步通过离心分离得到了生物炭纳米颗粒,发现了生物炭纳米颗粒在原始生物炭上的质量分数为4.38%-6.61%,粒径范围为21.64-55.85 nm,并且随着生物炭制备温度的升高而增加;发现高木质素含量和高温生物炭的纳米颗粒表面存在大量酚类基团;（4）发现了生物炭纳米颗粒对芦苇生长表现出抑制效应,主要原因是生物炭纳米颗粒表面酚类基团的生物抑制效应和对根系表皮开孔的堵塞效应。木屑生物炭纳米颗粒和高温水稻秸秆生物炭纳米颗粒对芦苇生长表现出抑制效应,对芦苇生物量的降低比率为38.7%-42.4%,主要致毒原因是生物炭纳米颗粒表面酚类基团的生物抑制效应和对根系表皮开孔的堵塞效应。（5）发现了低温/高温生物炭纳米颗粒对水稻代谢的影响机制。发现低温生物炭纳米颗粒降低了水稻的分蘖能力,从低温生物炭纳米颗粒处理组中共筛选到58个代谢差异物,主要表现为水稻氨基糖核苷酸糖代谢的激活,嘧啶代谢和黄酮与黄酮醇合成的抑制;发现高温生物炭纳米颗粒降低了水稻枯叶/活叶的比例,从高温生物炭纳米颗粒处理组中共筛选到36个代谢差异物,主要涉及水稻烟酸烟酰胺代谢,色氨酸合成和苯丙氨酸代谢的激活。
王琴[8]（2019）在《聚合硫酸铁絮体异化铁还原生物矿化过程的电化学研究》文中研究指明近年来,国内水体重金属污染突发事件频繁发生,对生态环境和社会带来了极大冲击。聚合硫酸铁（Polyferric sulfate,PFS）在应急处理水体重金属污染突发事件中被广泛使用。PFS絮凝携带重金属离子沉降到水体底部沉积物中,水体的重金属浓度恢复到正常水平。我们的前期研究发现:自然水体沉积物中广泛存在的异化铁还原菌（Dissimilatory iron-reducing bacteria,DIRB）能以沉积物中PFS絮体中非稳定结构的Fe（III）作为电子受体进行异化铁还原作用并伴随着微生物二次矿物的转变。不少研究采用电化学手段来进行微生物氧化还原研究,较之微生物研究方法,更加简单高效。本研究探讨采用电化学手段研究PFS絮体异化铁还原的可能性,深入探讨了PFS絮体在异化铁还原过程中的转变及明确异化铁还原过程与微生物产电之间的相互作用机制,并以PFS絮体构建不同电场条件下的微生物电化学系统并探讨了异化铁还原效率及微生物成矿差异;同时,还讨论了不同缓冲体系（PBS、PIPES、HCO3-）下的微生物成矿差异。研究结论如下:（1）外加0.2 V电压促进铁还原蛋白表达,从而提升菌体异化铁还原表现。PFS絮体还原反应产生的Fe2+可作为电子穿梭体构建起电子供体→Fe2+/Fe3+→电极的间接电子传递通路,使微生物电流密度得到提升。同时,正电压促进微生物还原态Fe（II）的累积和更快的微生物二次铁矿物形成与转化,并最终形成晶型更好的铁矿物。而在外加-0.2 V电压条件下,负电压对于电化学活性微生物的冲击和对于电子传递的抑制使得上述促进现象没有发生。（2）外加0.2 V电压条件下,生物电流密度可用于表征铁还原速率。在纯菌的含PFS絮体的电化学系统中,生物电流密度和异化铁还原速率之间存在着很密切的关系。在前期的快速铁还原阶段,生物电流密度的高低直接反映了还原速率的快慢,两者呈现明显的线性关系。（3）不同的缓冲体系导致PFS絮体最终形成不同的微生物二次矿物。在PBS体系中,以硫酸盐绿绣、蓝铁矿和磁铁矿为主,硫酸盐绿绣由PFS还原解构释放出来的SO42-与Fe2+结合形成,蓝铁矿和磁铁矿由硫酸盐绿绣转化或单独形成。在PIPES缓冲体系中,磁铁矿是主要的矿物,而体系中少量存在用以维持细菌生长的磷酸根导致了微量蓝铁矿的产生。HCO3-缓冲体系中大量碳酸根的存在促使菱铁矿形成并占主导。
刘浩前[9]（2019）在《渭河（西咸段）水体OCPs污染特征及健康风险评价》文中研究说明有机氯农药（OCPs）是曾被国内外广泛使用的一种农业杀虫剂,因其高毒性、生物富集性和致癌性等特征,目前在环境中仍具有潜在的人体健康与生态环境危害。渭河是陕西省的重要河流,近年来有机污染状况有所改善,但有关水体OCPs残留水平和风险评价的研究报道较少。本研究现场采集了渭河西咸段不同水期16个干支流断面的水体和表层沉积物样品,用GC-MS检测了 23种OCPs的残留水平。综合运用综合污染指数和US-EPA健康风险评价模型等方法,对渭河西咸段OCPs的残留水平、空间分布和风险水平等进行了分析,并结合统计资料和历史研究数据对比了渭河西咸段水体OCPs的变化,获得了以下研究结果:1)通过现场检测和实验室分析,渭河西咸段水体pH介于7～9之间,呈弱碱性;水温介于2.0～30.4℃,水温变化较大;电导率介于244～2121 S/m,ORP介于158.8～201.5 mv,水体离子含量较高;COD含量为6～41 mg/L,DO含量为3.3～17.03 mg/L,TOC含量为0.3736～3.3889mg/L,NH3-N含量为0.166～8.680 mg/L。综合污染指数法分析表明,皂河和新河的污染最为严重。与2016～2018年的环境监测数据比,目前渭河西咸段水体COD和NH3-N浓度有所降低,DO含量一定程度上升高,说明水质正逐步得到好转。2)渭河西咸段丰水期水体OCPs残留水平为ND～756.94ng/L,断面检出率为81.25%。枯水期OCPs残留流水平为ND～326.52ng/L,断面检出率为31.25%。沉积物中OCPs残留水平为ND～5.20ng/g,平均值为1.45ng/g,断面检出率为81.25%。DDTs是水体和沉积物中的最主要的OCPs污染物。水体和沉积物中OCPs残留水平,均未超过我国现行《地表水环境质量标准》（GB3838-2002）和《海洋沉积物质量标准》（GB18668-2002）中的残留标准限值。3)渭河西咸段干支流水体OCPs的分布特征呈现为空间分布差异和季节性分布差异,具体表现为支流水体OCPs的污染水平高于干流水体,丰水期水体的OCPs污染水平高于枯水期。对比已有的OCPs研究资料,目前渭河西咸段水体中HCHs的污染水平明显降低,天江人渡、新丰桥、皂河、灞河、泾河和临河断面均未检测到,耿镇桥断面的降低了 94%,但部分断面DDTs含量出现了升高。4)健康风险研究表明:渭河西咸段水体中OCPs对区域人群无非致癌或致癌健康风险。其中,16个采样断面水体OCPs的非致癌风险远小于1;除耿镇桥和沣河入渭断面水体OCPs为低致癌风险外,其余14个断面OCPs对区域人群产生的致癌风险均处于可接受水平10-6。研究区域儿童和青年受OCPs污染产生的致癌风险和非致癌风险小于成人。沉积物生态风险评价表明,沉积物中DDTs残留可能会对渭河西咸段的生态环境产生潜在的生态风险。5)渭河西咸段丰水期水体DDT/（DDE+DDD）比值介于0.61～2.26之间,杨凌和南营断面的比值均小于1,水体中残留的DDTs主要来自区域早期的农药施用造成的残留。兴平、沣河、皂河和耿镇桥四个断面的比值均大于1,表明这四个断面近期有DDT的输入。杨凌和耿镇桥断面α-HCH/γ-HCH的比值都接近于1,水体中HCHs主要来源于历史上农业生产中使用。枯水期耿镇桥断面DDT/（DDE+DDD）比值为1.61,表明该断面近期仍有DDT的输入。6)相关性分析表明,水体中农药DDTs和HCHs分别与理化参数pH、电导率、COD、NH3-N、DO、TOC、TP间均无显着相关性,说明其分布不受水体理化性质的影响;艾氏剂与六氯苯,异狄氏剂分别与环氧七氯和七氯,DDTs和甲氧滴滴涕,均呈极显着相关,表明具有相似的污染来源。
潘陈鑫[10]（2018）在《工业废水渗坑底泥重金属污染治理与风险评价研究》文中指出本文调研分析了天津地区某工业渗坑的污染状况,进行了人体健康风险评价及潜在生态风险评价。根据该渗坑底泥的污染特征,研究了常用固化剂固化处理的投量和固化搅拌方式的优化,及其在不同环境条件下石灰石固化底泥中金属的浸出情况。开发了新型改性纳米零价铁固化剂,并探究了其对底泥中重金属的固化效果以及对底泥脲酶和过氧化氢酶活性的影响。该工业渗坑底泥中主要有重金属Zn及Cr超标,分别超过GB15618-2018标准值27.12倍、2.47倍。根据风险评价:工业渗坑的总致癌风险和总非致癌风险均超过了可接受水平,具体风险包括As和Cr的经口摄入土壤途径的致癌风险,As、Zn和Pb的经口摄入土壤途径的非致癌风险;工业渗坑的总潜在生态风险水平属于极强,导致潜在生态风险的主要重金属元素是Cd和Zn。比较了四种常用固化剂,石灰石、氧化钙、磷酸盐和硅藻土复配石灰石（1:2）对底泥重金属（Cd、Cr、Ni、Cu、Zn）固化效率,其最大值分别为95%、80%、57%、82%、85%。这些固化剂的最佳投量分别为6 g/kg、6 g/kg、18 g/kg、12 g/kg。湿搅拌方式更有利于固化剂对重金属的固化。湿搅拌下固化后Cd、Zn、Cr的浸出浓度均低于干搅拌的浸出浓度,并且Cu、Cd的浸出浓度能在更短的时间内达到平衡。四种固化剂重金属固化效率在42 d时均能达到稳定。pH降低使重金属的渗出浓度增加。当pH≥8时两性金属（如Zn、Pb）溶出浓度提高。降低底泥的氧化还原电位（Eh从274 mv降低到-251 mv）使未固化和石灰石固化后的底泥中Cd、Cu、Ni的浸出浓度提高。石灰石固化后底泥在不同pH及Eh下浸出浓度均小于未固化底泥。相较于其他环境条件,固液比对石灰石固化底泥浸出浓度的影响较小。腐殖酸能促进底泥中Cr和Cu的浸出,对Cd和Ni的浸出浓度无明显影响;低浓度腐殖酸(<10 mg·L-1)减少Zn的浸出,但是高浓度腐殖酸(10-50 mg·L-1)促进Zn的浸出;低浓度腐殖酸(<10 mg·L-1)增加Pb的浸出,高浓度腐殖酸(10-50 mg·L-1)抑制Pb的浸出。成功制备槐糖脂改性纳米零价铁固化剂。0.1%改性纳米零价铁对Cr、Ni、Cu、Zn元素的固化效率要优于几种常用固化剂,分别达到83.4%、76.9%、66.4%、90.5%,对Cd的固化效率为94.8%,仅次于磷酸盐。根据BCR形态分布比较,改性纳米零价铁对于Cd、Cr、Zn具有较好的固化效果。改性纳米零价铁不造成底泥板结,并能提高底泥中脲酶及过氧化氢酶的活性,保持土壤内的生态活性。
二、硫酸锌制备过程产生氢气的风险评价（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、硫酸锌制备过程产生氢气的风险评价（论文提纲范文）
（1）酿酒废弃物催化热解及其产物资源化利用研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 酒糟的利用现状 |
| 1.2.1 制作饲料 |
| 1.2.2 生产肥料 |
| 1.2.3 功能性物质的提取 |
| 1.2.4 生产能源 |
| 1.3 生物质热解技术概述 |
| 1.3.1 生物质热解机理 |
| 1.3.2 生物质热解的影响因素 |
| 1.4 生物质催化热解及其研究进展 |
| 1.4.1 天然矿石类催化剂 |
| 1.4.2 焦炭催化剂 |
| 1.4.3 流态化裂解催化剂 |
| 1.4.4 碱金属类催化剂 |
| 1.4.5 过渡金属类催化剂 |
| 1.4.6 催化剂的失活及解决方案 |
| 1.5 生物质热转化产品的应用研究现状 |
| 1.5.1 气体产物的应用 |
| 1.5.2 固体生物炭的应用 |
| 1.6 课题研究意义和主要内容 |
| 1.6.1 课题来源 |
| 1.6.2 研究意义 |
| 1.6.3 主要内容 |
| 第2章 材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 酿酒废弃物的来源 |
| 2.1.2 酒糟的理化特性分析 |
| 2.2 主要实验材料与仪器 |
| 2.2.1 实验药品 |
| 2.2.2 实验仪器设备 |
| 2.3 实验方案 |
| 2.3.1 催化剂的制备 |
| 2.3.2 催化热解实验 |
| 2.3.3 生物炭在水处理方面的应用 |
| 2.4 分析项目与检测方法 |
| 2.4.1 理化特性分析 |
| 2.4.2 表观形貌分析 |
| 2.4.3 物相分析 |
| 2.4.4 比表面积和孔隙结构分析 |
| 2.4.5 官能团分析 |
| 2.4.6 热解产物分析 |
| 2.4.7 重金属的测定 |
| 2.4.8 阿特拉津的测定 |
| 第3章 酒糟催化热解规律和产物特性的实验研究 |
| 3.1 催化剂的制备与表征 |
| 3.1.1 催化剂的制备 |
| 3.1.2 催化剂表征 |
| 3.2 催化剂对热解产物产率的影响 |
| 3.3 催化剂对热解产物成分的影响 |
| 3.3.1 催化热解气体产物成分分析 |
| 3.3.2 催化热解液体产物成分分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 酒糟催化热解制取富氢气体的影响因素研究 |
| 4.1 镍负载量对催化热解产物特性的影响 |
| 4.2 催化剂投加量对催化热解产物特性的影响 |
| 4.3 热解停留时间对催化热解产物特性的影响 |
| 4.4 反应温度对催化热解产物特性的影响 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 酒糟催化热解产物的资源化利用 |
| 5.1 催化热解气相产物的能量回收与循环利用 |
| 5.1.1 酒糟干化-热解耦合工艺简介 |
| 5.1.2 系统能量平衡分析 |
| 5.2 催化热解固相产物生物炭吸附性能研究 |
| 5.2.1 酒糟基生物炭的理化特性 |
| 5.2.2 酒糟基生物炭吸附重金属的实验研究 |
| 5.2.3 酒糟基生物炭吸附阿特拉津(AT)的实验研究 |
| 5.3 酒糟基生物炭中重金属镍浸出的生态风险评价 |
| 5.3.1 不同制备温度下所得DGBC中重金属镍的浸出情况 |
| 5.3.2 固液比对生物炭中重金属镍浸出情况的影响 |
| 5.3.3 环境pH值对生物炭中重金属镍浸出情况的影响 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
（2）进口含铅原料溯源及熔炼过程重金属暴露风险研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 我国进口废物管理制度改革历程 |
| 1.3 我国含铅原料进口及铅熔炼行业的发展现状 |
| 1.4 含铅原料的熔炼工艺及溯源方法分析 |
| 1.4.1 含铅原料熔炼工艺分析 |
| 1.4.2 含铅原料溯源方法分析 |
| 1.5 含铅原料再生过程污染物排放研究现状 |
| 1.6 研究内容与技术路线 |
| 1.6.1 研究内容 |
| 1.6.2 论文的创新点 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 第二章 材料与方法 |
| 2.1 溯源实验方法 |
| 2.1.1 实验样品制备 |
| 2.1.2 主要装置与仪器 |
| 2.1.3 分析步骤 |
| 2.2 模拟熔炼实验方法 |
| 2.2.1 模拟熔炼实验材料 |
| 2.2.2 模拟熔炼实验装置与试剂 |
| 2.2.3 模拟熔炼步骤 |
| 2.2.4 样品预处理与分析 |
| 2.3 废渣浸出毒性实验方法 |
| 2.3.1 废渣浸出毒性实验材料 |
| 2.3.2 废渣浸出毒性实验装置与器材 |
| 2.3.3 废渣浸出毒性实验步骤 |
| 2.3.4 样品处理与分析 |
| 第三章 典型进口含铅原料理化特性的溯源研究 |
| 3.1 前言 |
| 3.2 典型进口含铅物料的理化特性及其来源分析 |
| 3.2.1 硫化铅精矿 |
| 3.2.2 火法炼铅渣 |
| 3.2.3 含铅烟尘 |
| 3.2.4 铅阳极泥 |
| 3.2.5 富铅渣 |
| 3.2.6 铅膏 |
| 3.2.7 氧化铅矿 |
| 3.2.8 含铅湿法浸出渣 |
| 3.2.9 铅烧结返料 |
| 3.3 基于进口含铅物料理化特性的溯源研究 |
| 3.4 小结 |
| 第四章 典型进口含铅原料熔炼过程重金属释放特征模拟研究 |
| 4.1 前言 |
| 4.2 典型进口含铅原料熔炼过程烟气中重金属释放特性研究 |
| 4.2.1 不同熔炼温度对熔炼烟气中重金属释放的影响 |
| 4.2.2 不同原料种类对熔炼烟气中重金属释放的影响 |
| 4.2.3 不同熔剂含量对熔炼烟气中重金属释放的影响 |
| 4.3 典型进口含铅原料熔炼残渣中重金属浸出毒性研究 |
| 4.4 小结 |
| 第五章 典型进口含铅原料熔炼过程的人体暴露风险评价 |
| 5.1 前言 |
| 5.2 危害识别 |
| 5.3 暴露评价 |
| 5.4 毒性评估 |
| 5.5 风险表征 |
| 5.6 风险评价结果 |
| 5.6.1 致癌风险 |
| 5.6.2 非致癌风险 |
| 5.7 小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 结论 |
| 6.2 展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录:攻读学位期间发表的学术成果 |
（3）基于DNA功能化磷光量子点对环境中三聚氰胺和Ag+的传感（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 绪论 |
| 1.1 量子点的概述 |
| 1.1.1 量子点的发光机理 |
| 1.1.2 量子点的光学性质 |
| 1.1.3 量子点的合成 |
| 1.2 掺杂量子点 |
| 1.2.1 掺杂量子点的概述 |
| 1.2.2 掺杂量子点的特点 |
| 1.2.3 掺杂量子点的发光机理 |
| 1.3 量子点表面功能化修饰 |
| 1.3.1 量子点合成后表面功能化修饰 |
| 1.3.2 量子点合成过程中表面功能化修饰 |
| 1.4 磷光传感器 |
| 1.5 量子点在生态环境检测中的应用 |
| 1.5.1 量子点在重金属污染物检测中的应用 |
| 1.5.2 量子点在有机污染物检测中的应用 |
| 1.6 论文的研究思想 |
| 2 DNA功能化磷光量子点的制备及其对环境水样中三聚氰胺的检测 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 材料与试剂 |
| 2.2.2 主要仪器 |
| 2.2.3 以单链DNA为模板合成PQDs |
| 2.2.4 T-ssDNA-PQDs的绝对量子产率的计算方法 |
| 2.2.5 三聚氰胺的测定方法 |
| 2.2.6 T-ssDNA-PQDs与三聚氰胺结合计算 |
| 2.2.7 干扰实验 |
| 2.2.8 实际样品分析 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 影响T-ssDNA-PQDs稳定的因素 |
| 2.3.2 T-ssDNA-PQDs的表征 |
| 2.3.3 T-ssDNA-PQDs对三聚氰胺的检测 |
| 2.3.4 传感器优势 |
| 2.3.5 T-ssDNA-PQDs与三聚氰胺的作用机理探讨 |
| 2.3.6 干扰实验 |
| 2.3.7 实际样品分析 |
| 2.4 结论 |
| 3 DNA功能化磷光量子点的制备及其对环境水样中Ag~+的检测 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 实验部分 |
| 3.2.1 材料与试剂 |
| 3.2.2 主要仪器 |
| 3.2.3 以PS-C-ssDNA为模板合成磷光QDs |
| 3.2.4 C-ssDNA-PQDs与 Ag~+的相互作用 |
| 3.2.5 C-ssDNA-PQDs与 Ag~+的分子对接 |
| 3.2.6 共存物质的干扰 |
| 3.2.7 样品检测 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 合成C-ssDNA-PQDs的条件优化 |
| 3.3.2 C-ssDNA-PQDs的表征 |
| 3.3.3 C-ssDNA-PQDs与 Ag~+之间的相互作用 |
| 3.3.4 传感器优势 |
| 3.3.5 干扰分析 |
| 3.3.6 实际样品分析 |
| 3.4 结论 |
| 4 结论 |
| 参考文献 |
| 在学期间的研究成果 |
| 致谢 |
（4）土壤中胡敏酸及水铁矿复合物对Hg的结合特性研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 土壤中的汞 |
| 1.1.1 土壤中汞的来源 |
| 1.1.2 土壤汞污染危害 |
| 1.1.3 土壤汞污染状况 |
| 1.2 天然有机物与重金属的相互作用 |
| 1.2.1 腐殖酸概况 |
| 1.2.2 腐殖酸在环境修复中的作用 |
| 1.2.3 腐殖酸与重金属的结合 |
| 1.3 水铁矿与重金属的相互作用 |
| 1.4 天然有机物-水铁矿复合体系与重金属的相互作用 |
| 1.5 论文研究目的、意义及主要内容 |
| 第二章 HA对土壤中Hg的吸附-固定化作用 |
| 2.1 实验与方法 |
| 2.1.1 试剂与仪器 |
| 2.1.2 HA的纯化 |
| 2.1.3 物相分析与表征 |
| 2.1.4 吸附平衡试验 |
| 2.1.5 土壤Hg的固定试验 |
| 2.2 结果与分析 |
| 2.2.1 HA结构表征 |
| 2.2.2 HA对Hg的平衡吸附 |
| 2.2.3 HA对Hg的固定吸附 |
| 2.3 本章小结 |
| 第三章 HA对水稻中Hg的有效性影响 |
| 3.1 实验与方法 |
| 3.1.1 试剂与仪器 |
| 3.1.2 HA暴露下Hg的水稻吸收转运试验 |
| 3.1.3 HA暴露下Hg在土壤-水稻系统中的累积转化试验 |
| 3.1.4 水稻根部的微观表征分析 |
| 3.2 结果与分析 |
| 3.2.1 HA对水稻生长的影响 |
| 3.2.2 水稻不同部位Hg含量分析 |
| 3.2.3 水稻根部Hg的微区分布 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 共沉淀和包被型HA-Fh复合物对Hg的吸附特性研究 |
| 4.1 实验与方法 |
| 4.1.1 试剂与仪器 |
| 4.1.2 水铁矿的制备 |
| 4.1.3 HA与水铁矿不同形成方式复合物的制备 |
| 4.1.4 不同形成方式复合物物相分析与形貌表征 |
| 4.1.5 静态吸附平衡试验 |
| 4.1.6 动态吸附平衡试验 |
| 4.1.7 X射线光电子能谱分析 |
| 4.2 结果与分析 |
| 4.2.1 C含量和BET分析 |
| 4.2.2 XRD分析 |
| 4.2.3 FTIR分析 |
| 4.2.4 SEM分析 |
| 4.2.5 复合物对Hg的静态吸附 |
| 4.2.6 复合物对Hg的动态吸附 |
| 4.2.7 XPS分析 |
| 4.3 本章小结 |
| 第五章 不同形态HA-Fh复合物对Hg的吸附特性研究 |
| 5.1 实验与方法 |
| 5.1.1 试剂与仪器 |
| 5.1.2 不同形态包被型HA-Fh复合物的制备 |
| 5.1.3 不同形态包被型复合物物相分析与形貌表征 |
| 5.1.4 静态吸附平衡试验 |
| 5.1.5 动态吸附平衡试验 |
| 5.1.6 X射线光电子能谱分析 |
| 5.2 结果与分析 |
| 5.2.1 C含量和BET分析 |
| 5.2.2 XRD分析 |
| 5.2.3 FTIR分析 |
| 5.2.4 SEM分析 |
| 5.2.5 TEM分析 |
| 5.2.6 复合物对Hg的静态吸附 |
| 5.2.7 复合物对Hg的动态吸附 |
| 5.2.8 XPS分析 |
| 5.3 本章小结 |
| 结论与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读博士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（5）远达公司废气回收危险有害因素分析及对策研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 引言 |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 国内外关于粘胶纤维产生废气的处理方法 |
| 1.3 国内外关安全评价的研究 |
| 1.3.1 国外关于安全评价方面的研究现状 |
| 1.3.2 国内关于安全评价方面的研究现状 |
| 1.4 研究的目的、内容 |
| 1.4.1 研究目的 |
| 1.4.2 研究内容 |
| 第2章 远达粘胶短纤维生产废气危害分析 |
| 2.1 粘胶短纤维生产工艺简介 |
| 2.1.1 关于原液工序的相关工艺介绍 |
| 2.1.2 关于纺练车间相关工艺介绍 |
| 2.1.3 关于酸站车间相关工艺介绍 |
| 2.2 粘胶纤维生产过程废气回收主要技术工艺 |
| 2.3 粘胶短纤维废气回收危险有害因素分析 |
| 2.3.1 危险有害因素概况 |
| 2.3.2 粘胶短纤维废气回收项目物质危险性识别 |
| 2.3.3 粘胶短纤维废气回收风险识别 |
| 2.3.4 粘胶短纤维废气回收项目危险有害因素分布汇总 |
| 2.3.5 粘胶短纤维废气回收项目重大危险源分析 |
| 2.4 本章小结 |
| 第3章 废气回收项目安全评价单元划分及评价方法选择 |
| 3.1 安全评价单元的划分 |
| 3.1.1 安全评价单元划分原则 |
| 3.1.2 安全评价单元划分理由 |
| 3.1.3 安全评价单元划分结果 |
| 3.2 安全评价方法 |
| 3.3 本章小结 |
| 第4章 废气回收危险程度定性定量分析 |
| 4.1 废气回收项目危险程度定性分析 |
| 4.2 废气回收项目危险程度定量分析 |
| 4.3 二硫化碳发生火灾爆炸的伤亡范围的模拟计算 |
| 4.3.1 定量评价模型(池火灾) |
| 4.3.2 定量评价模型(蒸汽云) |
| 4.3.3 定量评价模型(扩展蒸汽) |
| 4.4 远达粘胶纤维项目二硫化碳储罐区模拟评价结果 |
| 4.5 远达粘胶纤维项目二硫化碳储罐区模拟评价结果分析 |
| 4.5.1 池火灾模型评价结果分析 |
| 4.5.2 蒸气云爆炸模型评价结果分析 |
| 4.5.3 沸腾液体扩展蒸气爆炸模型评价结果分析 |
| 4.6 本章小结 |
| 第5章 废气回收技术与安全对策 |
| 5.1 从技术方面考虑的对策 |
| 5.2 从安全角度方面考虑的对策 |
| 5.3 从火灾爆炸方面考虑的危险对策 |
| 5.4 本章小结 |
| 结论 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 导师简介 |
| 作者简介 |
| 学位论文数据集 |
（6）新风险导则在典型有色金属冶炼企业的应用（论文提纲范文）
| 1 新旧风险导则的变化 |
| 1.1 主体思路 |
| 1.2 适用范围 |
| 1.3 评价工作程序 |
| 1.4 评价工作内容 |
| 1.5 风险管理防控措施 |
| 2 新导则在应用中的变化 |
| 3 新导则在典型冶炼企业中的应用 |
| 3.1 风险调查 |
| 3.2 环境风险潜势初判 |
| 3.2.1 危险物质及工艺系统危险性特征 |
| 3.2.2 环境敏感特征 |
| 3.2.3 风险潜势 |
| 3.3 风险识别 |
| 3.3.1 物质危险性识别 |
| 3.3.2 生产单元危险性识别 |
| 3.3.2. 1 车间生产单元 |
| 3.3.2. 2 锅炉房 |
| 3.3.2. 3 电气设备 |
| 3.3.2. 4 贮运风险 |
| 3.3.3 风险识别结果 |
| 3.4 风险事故情形分析 |
| 3.5 风险预测与评价 |
| 3.5.1 筛选预测模型 |
| 3.5.2 预测模型气象 |
| 3.5.3 预测结果与评价 |
| 3.5.3. 1 最不利气象条件 |
| 3.5.3. 2 最常见气象条件 |
| 4 结语 |
（7）生物炭异质性及其纳米结构的环境风险（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 第1章 生物炭的多级结构异质性与环境风险研究进展 |
| 1.1 引言 |
| 1.2 生物炭的多级结构异质性 |
| 1.3 生物炭纳米颗粒的制备收集方法 |
| 1.4 生物炭纳米颗粒的环境效应 |
| 1.4.1 迁移性 |
| 1.4.2 对营养元素流失的影响 |
| 1.4.3 对植物生长的影响 |
| 1.5 生物炭的环境风险研究进展 |
| 1.5.1 生物炭在制备过程中有毒物质的生成和积累 |
| 1.5.2 生物炭在应用过程中的风险 |
| 1.6 问题的提出及论文的研究思路 |
| 第2章 生物炭异质结构的特征和环境效应 |
| 2.1 材料与方法 |
| 2.1.1 实验材料与仪器 |
| 2.1.2 生物炭样品的制备 |
| 2.1.3 生物炭不同组分的分离和收集 |
| 2.1.4 生物炭不同组分的结构表征 |
| 2.1.5 可溶性组分和超细颗粒的分子组成解析 |
| 2.1.6 生物炭样品的反应性测试 |
| 2.1.7 生物炭可溶性组分和超细颗粒的毒性测试 |
| 2.2 结果与讨论 |
| 2.2.1 生物炭不同组分的质量分数 |
| 2.2.2 生物炭异质结构的形貌和粒径观测 |
| 2.2.3 生物炭异质结构的元素组成分析 |
| 2.2.4 生物炭异质结构的反应性测试 |
| 2.2.5 生物炭可溶性组分和超细颗粒对发光细菌的毒性评价 |
| 2.2.6 生物炭不同尺寸颗粒可能的环境影响 |
| 2.3 小结 |
| 第3章 芳构化生物炭对可离子化有机化合物的吸附机制 |
| 3.1 材料与方法 |
| 3.1.1 实验仪器与材料 |
| 3.1.2 生物炭的制备与表征 |
| 3.1.3 吸附实验的设置 |
| 3.1.4 基于密度泛函理论的分子构型优化 |
| 3.1.5 数据拟合处理 |
| 3.2 结果与讨论 |
| 3.2.1 生物炭的结构特征 |
| 3.2.2 生物炭对IOPs的吸附速率 |
| 3.2.3 芳构化生物炭对IOPs的等温吸附曲线 |
| 3.2.4 pH对生物炭吸附IOPs的影响 |
| 3.2.5 芳构化生物炭与可离子化有机物的分子相互作用机制 |
| 3.2.6 生物炭沉积型颗粒对苯酚的吸附 |
| 3.3 小结 |
| 第4章 生物炭纳米颗粒的质量分数和结构特征 |
| 4.1 材料与方法 |
| 4.1.1 实验仪器与材料 |
| 4.1.2 生物炭等电点的确定 |
| 4.1.3 生物炭纳米颗粒的制备和收集 |
| 4.1.4 生物炭纳米颗粒的表征 |
| 4.2 结果与讨论 |
| 4.2.1 生物炭纳米颗粒的制备收集 |
| 4.2.2 生物炭纳米颗粒的质量分数、尺寸和形貌特征 |
| 4.2.3 生物炭纳米颗粒的元素组成 |
| 4.2.4 生物炭纳米颗粒的表面基团构成 |
| 4.3 小结 |
| 第5章 生物炭纳米颗粒对植物种子萌发和幼苗生长的影响 |
| 5.1 材料与方法 |
| 5.1.1 实验仪器与材料 |
| 5.1.2 生物炭纳米颗粒溶液及植物营养基质的配制 |
| 5.1.3 植物种子在生物炭纳米颗粒中的暴露实验 |
| 5.1.4 植物幼苗根系在生物炭纳米颗粒中的暴露实验 |
| 5.1.5 生物炭纳米颗粒的荧光定量方法 |
| 5.1.6 植物根组织的电镜观察方法 |
| 5.1.7 数据处理方法 |
| 5.2 结果与讨论 |
| 5.2.1 生物炭纳米颗粒对水稻和番茄种子萌发的影响 |
| 5.2.2 生物炭纳米颗粒对水稻、番茄和芦苇幼苗生长的影响 |
| 5.2.3 植物对生物炭纳米颗粒的摄取和吸附 |
| 5.2.4 生物炭纳米颗粒在植物细胞内部的观察 |
| 5.3 小结 |
| 第6章 生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长和代谢的影响 |
| 6.1 材料与方法 |
| 6.1.1 实验仪器与材料 |
| 6.1.2 水稻暴露实验 |
| 6.1.3 代谢物的提取 |
| 6.1.4 液-质联用对代谢物的检测 |
| 6.1.5 数据处理 |
| 6.2 结果与讨论 |
| 6.2.1 生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长的影响 |
| 6.2.2 生物炭纳米颗粒对水稻分蘖和叶片枯萎的影响 |
| 6.2.3 生物炭纳米颗粒胁迫下水稻叶片差异代谢物的筛选与鉴定 |
| 6.2.4 差异代谢物的层次聚类分析和代谢通路分析 |
| 6.3 小结 |
| 第7章 研究结论、创新点及展望 |
| 7.1 研究结论 |
| 7.1.1 生物炭异质结构的特征和环境效应 |
| 7.1.2 芳构化生物炭对可离子化有机化合物的吸附机制 |
| 7.1.3 生物炭纳米颗粒的质量分数和结构特征 |
| 7.1.4 生物炭纳米颗粒对植物种子萌发和幼苗生长的影响 |
| 7.1.5 生物炭纳米颗粒对分蘖期水稻生长和代谢的影响 |
| 7.2 主要创新点 |
| 7.3 展望 |
| 参考文献 |
| 个人简历及攻读博士学位期间完成的论文、参加会议和获奖情况 |
（8）聚合硫酸铁絮体异化铁还原生物矿化过程的电化学研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 水体重金属污染与应急处理 |
| 1.1.1 水体重金属污染 |
| 1.1.2 水体重金属污染的应急处理 |
| 1.2 异化铁还原过程概述 |
| 1.2.1 异化铁还原过程机制 |
| 1.2.2 异化铁还原菌分类及分布 |
| 1.2.3 异化铁还原过程影响因素 |
| 1.3 微生物电化学系统概述 |
| 1.3.1 微生物电化学系统简介 |
| 1.3.2 微生物电化学系统电子传导机制 |
| 1.3.3 电化学活性菌 |
| 1.3.4 微生物电化学系统的研究及应用 |
| 1.4 研究内容与研究意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验试剂与仪器 |
| 2.1.1 实验过程中涉及的主要化学试剂 |
| 2.1.2 实验仪器及设备 |
| 2.2 反应器的构建及启动 |
| 2.2.1 反应器构件材料的预处理 |
| 2.2.2 反应器的构建 |
| 2.2.3 反应器的启动 |
| 2.3聚合硫酸铁絮体的制备及微生物电化学实验 |
| 2.3.1 聚合硫酸铁絮体的制备 |
| 2.3.2微生物电化学实验 |
| 2.4 实验化学分析测试方法 |
| 2.4.1 溶液态Fe~(2+)浓度和微生物还原态Fe(II)浓度的测定方法 |
| 2.4.2 微生物电流监测 |
| 2.4.3 循环伏安(CV)测试 |
| 2.4.4 乳酸根及乙酸根测定 |
| 2.5 实验固相样品表征方法 |
| 2.5.1 固相样品的采集与预处理 |
| 2.5.2 X射线衍射(XRD)分析 |
| 2.5.3 傅里叶红外(FTIR)分析 |
| 2.5.4 扫描电子显微镜(SEM)分析 |
| 2.6 PRM靶向定量蛋白组分析 |
| 2.6.1 PRM靶向定量蛋白组分析简介 |
| 2.6.2 PRM靶向定量蛋白组分析研究方案 |
| 2.6.3 PRM靶向定量蛋白组分析实验材料和方法 |
| 2.6.4 PRM靶向定量蛋白组实验步骤 |
| 2.6.4.1 蛋白提取 |
| 2.6.4.2 蛋白浓度测定 |
| 2.6.4.3 蛋白样品的SDS-PAGE质控 |
| 2.6.4.4 蛋白质酶解及除盐 |
| 2.6.4.5 反相色谱分离 |
| 2.6.4.6 LC-MS/MS分析 |
| 2.6.4.7 IDA模式建库 |
| 2.6.4.8 PRM模式检测 |
| 2.6.5 PRM靶向定量蛋白组数据分析 |
| 2.6.5.1 IDA建库结果 |
| 2.6.5.2 目标肽段的PRM验证 |
| 第三章 PBS体系下聚合硫酸铁絮体还原过程对微生物产电性能的影响 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 反应器培养液的组成 |
| 3.3 实验设计 |
| 3.4 制备的聚合硫酸铁(PFS)絮体成分及微观形貌分析 |
| 3.5 结果与讨论 |
| 3.5.1 反应器中电子供体消耗及微生物还原态Fe(II)释放规律 |
| 3.5.2 反应器电化学特性表现 |
| 3.6 本章小结 |
| 第四章 不同缓冲体系下电场对S. oneidensis MR-1还原聚合硫酸铁絮体过程的影响 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 反应器启动 |
| 4.2.1 反应器缓冲液组成 |
| 4.2.2 Shewanella oneidensis MR-1 菌体的培养与富集 |
| 4.2.3 电化学活性膜的培养 |
| 4.3 实验设计 |
| 4.4 不同缓冲体系电场环境下S.oneidensis MR-1 电子供体消耗及铁还原规律 |
| 4.4.1 S.oneidensis MR-1 电子供体消耗、微生物电流及铁还原变化规律 |
| 4.4.2 微生物电流的变化及异化铁还原相关性分析 |
| 4.4.3 蛋白定量分析 |
| 4.4.4 矿物沉积物成分及形貌分析 |
| 4.5 不同缓冲体系PFS絮体微生物成矿的转化机理及电场带来的影响 |
| 4.5.1 不同缓冲体系下PFS絮体异化铁还原微生物成矿的转化机理 |
| 4.5.2 电场条件对于PFS絮体微生物成矿的转化影响机理 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间取得的研究成果 |
| 致谢 |
| 附件 |
（9）渭河（西咸段）水体OCPs污染特征及健康风险评价（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 1 绪论 |
| 1.1 OCPs的概述 |
| 1.1.1 OCPs的使用历史 |
| 1.1.2 OCPs的理化性质 |
| 1.1.3 OCPs的危害 |
| 1.1.4 OCPs的污染来源 |
| 1.1.5 OCPs在环境介质中的迁移转化 |
| 1.2 OCPs国内外研究现状 |
| 1.2.1 OCPs检测方法研究现状 |
| 1.2.2 OCPs污染特征研究现状 |
| 1.2.3 OCPs污染来源解析研究现状 |
| 1.2.4 OCPs污染评价方法研究现状 |
| 1.3 渭河西咸段概况及污染研究现状 |
| 1.3.1 渭河基本概况 |
| 1.3.2 渭河污染现状 |
| 1.3.3 渭河OCPs研究现状 |
| 1.3.4 渭河西咸段OCPs研究存在的问题 |
| 1.4 论文研究目的、意义和主要内容 |
| 1.4.1 目的和意义 |
| 1.4.2 主要研究内容 |
| 1.4.3 技术路线 |
| 2 样品采集与实验方法 |
| 2.1 采样点与样品采集 |
| 2.1.1 采样点的布设 |
| 2.1.2 样品采集 |
| 2.2 渭河西咸段水体理化参数测定方法 |
| 2.3 OCPs的测定方法 |
| 2.3.1 实验试剂 |
| 2.3.2 实验仪器 |
| 2.3.3 样品前处理 |
| 2.3.4 气相色谱-质谱分析条件 |
| 2.3.5 质量保证和质量控制(QA/QC) |
| 2.4 水体OCPs评价方法 |
| 2.4.1 水体OCPs健康风险评价方法 |
| 2.4.2 水体环境质量评价方法 |
| 2.5 水体OCPs污染来源研究方法 |
| 2.5.1 商值法 |
| 2.5.2 相关性分析 |
| 3 渭河西咸段OCPs的污染特征及健康风险评价 |
| 3.1 渭河西咸段水体理化参数分析 |
| 3.1.1 渭河西咸段丰水期水体理化性质 |
| 3.1.2 渭河西咸段枯水期水体理化性质 |
| 3.1.3 渭河西咸段水体理化参数与历史监测结果分析 |
| 3.2 渭河西咸段OCPs残留水平 |
| 3.2.1 丰水期水体中OCPs残留水平 |
| 3.2.2 枯水期水体中OCPs残留水平 |
| 3.2.3 沉积物中OCPs残留水平 |
| 3.2.4 渭河西咸段水体OCPs污染的环境质量分析 |
| 3.3 渭河西咸段水体OCPs分布特征 |
| 3.4 渭河西咸段水体中OCPs健康风险研究 |
| 3.4.1 渭河西咸段水体OCPs健康风险 |
| 3.4.2 渭河西咸段各采样点水体OCPs健康风险 |
| 3.4.3 渭河西咸段水体OCPs对区域不同人群健康风险 |
| 3.4.4 渭河西咸段与国内主要水体OCPs健康风险对比分析 |
| 3.5 渭河西咸段沉积物中OCPs生态风险评价 |
| 3.6 本章小结 |
| 4 渭河西咸段水体OCPs的污染来源及防治措施 |
| 4.1 渭河西咸段水体OCPs的来源解析 |
| 4.1.1 渭河西咸段水体DDTs的来源解析 |
| 4.1.2 渭河西咸段水体HCHs的来源解析 |
| 4.2 渭河西咸段OCPs残留现状与历史对比分析 |
| 4.2.1 水体OCPs残留与历史研究对比 |
| 4.2.2 沉积物OCPs残留与历史研究对比 |
| 4.3 渭河西咸段水体OCPs的相关分析 |
| 4.3.1 OCPs的相关分析 |
| 4.3.2 OCPs与理化指标的相关分析 |
| 4.4 渭河西咸段与国内同类水体OCPs比较分析 |
| 4.5 渭河西咸段水体OCPs的防治措施 |
| 4.6 本章小结 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 创新点 |
| 5.3 展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的论文 |
| 致谢 |
（10）工业废水渗坑底泥重金属污染治理与风险评价研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景与意义 |
| 1.2 含重金属工业渗坑底泥的来源及其危害 |
| 1.2.1 含重金属工业渗坑底泥来源 |
| 1.2.2 含重金属工业渗坑的危害 |
| 1.3 风险评价方法及重金属底泥处理技术 |
| 1.3.1 人体健康风险评价 |
| 1.3.2 生态风险评价 |
| 1.3.3 重金属污染底泥修复方法 |
| 1.4 研究目的及内容 |
| 第二章 实验材料与方法 |
| 2.1 实验材料 |
| 2.1.1 实验试剂及仪器 |
| 2.2 实验方法 |
| 2.2.1 底泥性质检测方法 |
| 2.2.2 常用固化剂固化效果实验方法 |
| 2.2.3 不同环境条件对石灰石固化效果的影响实验方法 |
| 2.2.4 纳米零价铁固化剂的开发及效果评价实验方法 |
| 第三章 工业渗坑金属污染状况及风险评价 |
| 3.1 工业渗坑污染特征调研分析 |
| 3.2 风险评价 |
| 3.2.1 健康风险评价 |
| 3.2.2 潜在生态风险评价 |
| 3.3 本章小结 |
| 第四章 常用固化剂对渗坑底泥重金属固化效果对比 |
| 4.1 固化剂的投量优化 |
| 4.2 固化剂熟化时间与搅拌方式优化 |
| 4.3 常用固化剂长期稳定性探究 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 底泥的环境条件对固化效果的影响 |
| 5.1 pH对固化效果影响 |
| 5.2 固液比对固化效果影响 |
| 5.3 氧化还原电位Eh对固化效果的影响 |
| 5.4 腐殖酸对固化效果的影响 |
| 5.5 本章小结 |
| 第六章 改性纳米零价铁固定化底泥中重金属研究 |
| 6.1 改性纳米零价铁的制备 |
| 6.2 改性纳米零价铁对渗坑底泥中重金属的固化效果 |
| 6.3 改性纳米零价铁对底泥酶活性影响 |
| 6.4 本章小结 |
| 第七章 结论与建议 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 建议 |
| 参考文献 |
| 发表论文和参加科研情况 |
| 致谢 |
四、硫酸锌制备过程产生氢气的风险评价（论文参考文献）
- [1]酿酒废弃物催化热解及其产物资源化利用研究[D]. 李嘉琳. 哈尔滨工业大学, 2021
- [2]进口含铅原料溯源及熔炼过程重金属暴露风险研究[D]. 周凯. 昆明理工大学, 2021(01)
- [3]基于DNA功能化磷光量子点对环境中三聚氰胺和Ag+的传感[D]. 王瑞瑞. 山西师范大学, 2020
- [4]土壤中胡敏酸及水铁矿复合物对Hg的结合特性研究[D]. 刘月. 华南理工大学, 2020(02)
- [5]远达公司废气回收危险有害因素分析及对策研究[D]. 肖海娇. 华北理工大学, 2020(02)
- [6]新风险导则在典型有色金属冶炼企业的应用[J]. 刘紫薇. 环境与发展, 2019(10)
- [7]生物炭异质性及其纳米结构的环境风险[D]. 张坤. 浙江大学, 2019(06)
- [8]聚合硫酸铁絮体异化铁还原生物矿化过程的电化学研究[D]. 王琴. 华南理工大学, 2019(01)
- [9]渭河（西咸段）水体OCPs污染特征及健康风险评价[D]. 刘浩前. 西安工业大学, 2019(03)
- [10]工业废水渗坑底泥重金属污染治理与风险评价研究[D]. 潘陈鑫. 天津大学, 2018(06)